TRONDHEIM KOMMUNE Att: Andreas Ellingsson TK org kode 672000 Sentralt fakturamottak SINTEF Molab as Org. nr.: NO 953018144 MVA Postboks 611 8607 Mo i Rana www.sintefmolab.no Tlf: 404 84 100 Ordrenr.: 62631 7004 TRONDHEIM Rapportref.: rapport Kontrakt 44347 / Bestillingsnr.: prosjekt 400110 Antall sider + bilag: 11 Dato: 15.06.2016 RAPPORT SAMMENDRAG SINTEF Molab har gjennomført målinge r av lukt på utslipp fra Ladeha mmeren RA i Trondheim. Basert på målingene, er det gjennomført spredningsberegn inger på nå-situasjon, samt dimensjonerende skorsteinshøydeberegninger på ny planlagt skorstein. Prøvetaking og måling av luktkonsentras jon er foretatt etter intern me tode basert på VDI 3880 og NS-EN 13725. Prøvetaking og måling av luktkonsentrasjon er del av SINTEF Mo labs akkreditering. Beregningene er gjennomført ved bruk av modellen CALPUFF med utgangspunkt i anbefalingene gitt i Miljødirektoratets veiledning for lukt TA 3019/2013. De t er benyttet stedspesifikke værdata for 2015. Bygningsturbulens fra de nærm este bygninger er hensyntatt. Resultatene av målingene samsvarer godt med tidligere målinger foretatt av Force og ÅF. Basert på disse målingene foretatt i mai er bidragsv erdien, altså den konsentrasjonen som overskrides inntil 7 timer i løpet av en måned, beregnet til ca. 1,4 ouem 3 for mest berørte nabo. Dette er ik ke å betrakte som en overskridelse av et luktkrav på 1 oue/m 3. Ser vi på risikoen for timer med tydelig lukt i løpet av året, er den beregnet til middels til stor, dvs. at det kan an tas risiko for tydelig lukt i mellom 0,5 og 1 % av årets timer. Det er i hovedsak to kilder som bidrar til dette: Det er utslippet fra den eksi sterende skorsteinen, som er svært ugunstig plassert i forhold til den ene naboen, og de t er i forbindelse med utkjøring av slam. En vurdering av mulige variasjoner i prosess tilsier at det bør være en toleranse for rundt 20-40 % høyere utslippsnivåer enn ved optimal drift, og vedlikehol d som medfører mye lukt inne i fjellhallen bør kun gjennomføres når begge scrubberne er i god funksjon og gjerne i perioder med høyere toleranse for lukt. Tiltak som leder lukt til 3-trinnssc rubberen fremfor 1-trinnsscrubberen vil også være en fordel. Lukt i forbindelse med håndtering og utkjøring av slam kan væ re kritisk i forhold til lukt til omgivelsene. Utslipp av biogass vil medføre svær t stor risiko for lukt. Ny skorstein med avkast på kote høyde 60 m gir en betydelig forbed ring i beregnet bidragsverdi. Den timemiddelkonsentrasjonen som overskrides i inntil 7 timer i løpet av en måned reduseres fra 1,4 til 0,6 oue/m 3 for mest berørte nabo. Det er liten gevinst i å bygge en skorstein høye re enn kotehøyde 60 m. Utført av: Lilian Karlsen Harald Borud Karina Ødegård Karina Ødegård Ansvarlig signatur Se www.sintefmolab.no for disse betingelser. Selve rapporten representerer eller inneholder ingen produkt eller driftsgodkjennelse.
Side 2 av 11 1 Innledning SINTEF Molab har gjennomført målinger av lukt på utslipp fra Ladehammeren RA i Trondheim. Basert på målingene, er det gjennomført spredningsberegninger på nå-situasjon, samt dimensjonerende skorsteinshøydeberegninger på ny planlagt skorstein. Det er også gjennomført en beregning av luktrisiko ved forhøyede utslipp knyttet til avvik i driften. 2 Metode Parameter Metode/Analyseteknikk Relativ usikkerhet (%) Deteksjonsgrense Enhet Luktkonsentrasjon olfaktometri / NS EN 13725 Usikkerhet innenfor faktor 2 1 5 ou E /m 3 Prøvetaking VDI 3880 / NS EN 13725 Ikke relevant Spredningsberegning 2 CALPUFF v7 I plot: < 10 % for maksverdi < 50 % for enkeltverdier 2.1 Prøvetaking og måling av lukt Prøvetaking og måling av luktkonsentrasjon er foretatt etter intern metode basert på VDI 3880 og NS-EN 13725. Prøvetaking og måling av luktkonsentrasjon er del av SINTEF Molabs akkreditering. 2.2 Spredningsberegninger Beregningene er gjennomført ved bruk av modellen CALPUFF med utgangspunkt i anbefalingene gitt i Miljødirektoratets veiledning for lukt TA 3019/2013. Det er benyttet stedspesifikke værdata for 2015. Bygningsturbulens fra de nærmeste bygninger er hensyntatt. Immisjonsberegningene er utført med CALPUFF v. 7, som er et modelleringsverktøy utviklet av amerikanske TRC Companies. CALPUFF View 8.2.0, et GIS-basert verktøy til CALPUFF utviklet av kanadiske Lakes Environmental Software er benyttet til innlegging av data og visualisering. Følgende er lagt til grunn i modelleringen: 1. Modellen CALPUFF er benyttet. Denne modellen er valgt, da den inneholder en prognostisk værmodul. Modellen deler området som beregnes inn i mange små celler, og værdata beregnes individuelt for hver celle. Spredning kalkuleres for hver celle, og modellen åpner derfor for at kausale effekter av terreng og spesielle vindforhold knyttet til kystmiljø kan tas hensyn til i spredningsberegningen. 2. Det er benyttet WRF værdata som geografisk dekker et område på 50x50 km med en oppløsning på 1 km som dekker det aktuelle området, og i høyder fra 10 m til 3 km. Dataene er for hver time i 2015. 3. Kartverkets landsdekkende terrengmodell med horisontal oppløsning på 10 m er benyttet som datagrunnlag for topografi. 4. Definert senter for modellområdet er koordinatene 7036315 m N og 571087 m Ø (UTM 32). Modellområdet dekker et område på 4 x 4 km med en oppløsning på 25 m. 5. Terrengets ruhetslengde er lagt inn med utgangspunkt i CORINE-data med oppløsning 100 m, manuelt korrigert til 25 m oppløsning langs kystlinjen ved Ladehammeren. 6. Høyde på bygninger i tilknytning til kilder er lagt inn i modellen, og bygningers effekt på spredningen er tatt hensyn til. 7. Det er i beregningene antatt en konstant emisjon fra hver enkelt kilde, der ikke annet er angitt. 1 Usikkerhet innenfor faktor 2 innebærer at «sann verdi» mest sannsynlig ligger i intervallet mellom 2 Spredningsberegningene er ikke omfattet av SINTEF Molabs akkreditering. å og 2 å
Side 3 av 11 8. Kart levert av Kartverket er benyttet i visualiseringen. Ytterligere detaljer rundt modelldata og kilder lagt inn i modellen kan oversendes ved forespørsel. 2.2.1 Værdata Værdataene er 3-dimensjonale og vil være noe forskjellige over domenet og for ulike høyder over terreng. 2.2.2 Bygninger De nærmeste bygningene rundt utslippspunktene er lagt inn i modellen, slik at bygningsturbulens kan tas hensyn til av modellen. Figur 1. 3D illustrasjon av bygninger, slik de er lagt inn i modellen. Modellen representerer en forenkling. 2.2.3 Reseptorer og terreng Det er lagt inn 9972 reseptorer det er beregnet timevise bakkekonsentrasjoner for gjennom et helt år. Figur 2. Illustrasjon av reseptornett og topografi. Hvert grønne kryss (+) markerer en reseptor. Rødt punkt markerer utslippspunkt.
Side 4 av 11 Det er lagt inn terrengdata basert på Kartverkets digitale terrengmodell (DEM) med oppløsning i det horisontale planet på 10 m. CALPUFF fungerer slik at terrenget legges inn i modellen for hver meteorologisk celle (her 160x160 celler med avstand 25 m). Reseptornett og topografi er illustrert i Figur 2. 2.2.4 Kilder Plassering av utslippskilder er vist i Figur 3. Figur 3. Kildeplassering. Rødt kryss markerer utslippspunkt gjennom ventilasjon/skorstein, mens blå punkter på hver side av slamsilobygget markerer område for utslipp gjennom åpen port. For skorstein er både eksisterende og tenkt ny plassering av skorstein vist. 2.3 Beregning av dimensjonerende skorsteinshøyde Beregning av dimensjonerende skorsteinshøyde gjøres ved å beregne årlig 99,7 % timepersentil for bakkekonsentrasjonsbidrag, samt antall overskridelser av definert grenseverdi i vurderte sårbare områder for forskjellige skorsteinshøyder. Basert på disse beregningene estimeres den skorsteinshøyde som med sannsynlighet vil tilfredsstille et luktkrav, samt optimal høyde sett i forhold til spredningsbildet. Ny skorstein består av et samlet utslipp tilsvarende det som idag går gjennom de to skorsteinene i tillegg til eksos fra fyrkjelene. Pipa har diameter på 2,6 m. Skorsteinen har to innerkjerner med en diameter på henholdsvis 1400 mm for ventilasjonsluften og 250 mm for røykgassen sammen med en innvendig leider. Luftmengde fra renseanlegget er oppgitt å være 62 000 m 3 /t. I tillegg tilkommer røykgass fra fyrkjeler. Samme luktmengder som i dagens situasjon er lagt til grunn.
Side 5 av 11 3 Prøvetaking og beregnet utslipp til luft Prøvetakingen ble gjennomført 24. mai 2016 i tidsrommet 09:30 til 14:00. En oversikt over prøvene som ble tatt og beregnet utslippsmengde er vist i Tabell 1. Tabell 1. Oversikt over prøver som er tatt, samt målinger av temperatur, luftmengde og luktkonsentrasjon. Beregnet luktmengde er også vist. Verdi benyttet som luktmengde i spredningsberegning for nå situasjon er angitt i parantes. Utslippspunkt Prøvepunkt / kommentar Midlingstid luktprøve Temperatur C Duggpunkt C Flow m 3 /t Luktkons ou E /m 3 Luktmengde ou E /s 1 Stor skorstein (Ø Etter 3 trinn Ca. 1 min 785 7950 0,95 m) scrubber I avkast Ca. 1 min 13,7 12,6 35700 754 2 Stor skorstein (Ø Etter 1 trinn Ca. 1 min <80 <350 (175) 0,65 m) scrubber I avkast Ca. 1 min 10,2 8,0 19600 <40 3 Slamhall Under fylling til bil 10 min 557 <90 1300 (700) 3 Ingen aktivitet 10 min <40 4 Slamhall e/ Ved skyting Ca. 1 min <50 <130 (65) kullfilter Mellom skyting Ca. 1 min 16,0 6,3 7600 <60 5 Ventilasjon Avkast 1 Ca. 1 min 18,6 6,3 2400 <25 <17 (9) biogass (på tak) 6 Avkast 2 21,9 6,9 385 <3 (1) (på bakside) 7 Avkast 3 17,3 5,4 1300 <9 (5) (på bakside) 8 Kjel 4 I avkast Ca. 1 min 180 5 430 308 24 (70) 6 9 Ventilasjon fyrrom I avkast 15,0 6,1 3800 <27 (14) 7 Luktkonsentrasjon ble målt på laboratoriet i Oslo i tidsrommet 09:20 til 12:25 den 25. mai ved bruk av olfaktometer i henhold til NS EN-13725. Resultatene samsvarer godt med tidligere målinger foretatt av Force og ÅF. 3.1 Variasjoner i utslipp gjennom skorstein Utslipp gjennom skorstein kan forventes å variere noe gjennom året. Variasjonene vil kunne forårsakes av variasjoner i vannmengder, samt variasjoner i avløp tilknyttet renseanlegget. Driftsmessige forhold vil også kunne medføre noe variasjon. Dette innebærer avvanningssykluser, tømmesykluser og sykluser for rengjøring og vedlikehold. Eksempelvis vil nedtapping av et sedimenteringsbasseng teoretisk kunne medføre en økning i luktmengde før scrubberer på 10000 til 20000 ou/s. Forutsettes 90 % samlet renseeffekt vil dette gi en midlertidig økning på mellom 1000 og 2000 ou/s gjennom skorstein. Noe av denne luften vil naturlig gå gjennom 3-trinnsscrubber, men noe vil også gå til 1-trinnsscrubberen. Det bør derfor være en toleranse for rundt 20-40 % høyere utslippsnivåer enn ved optimal drift, og vedlikehold som medfører mye lukt inne i fjellhallen bør kun gjennomføres når begge scrubberne er i god funksjon. Tiltak som leder lukt til 3-trinnsscrubberen fremfor 1-trinnsscrubberen vil også være en fordel. 3.2 Variasjoner i utslipp ved åpning av port til slamhall I den lukkede hallen under slamsiloene vil det naturlig være en del lukt, og spesielt i forbindelse med fylling vil det være en periode med høy luktkonsentrasjon inne i hallen. Ventilasjonen går gjennom kullfilter (se pkt. 3.3), mens det må påregnes et kortvarig luktutslipp i forbindelse med selve utkjøringen. 3 Basert på en estimert luftutskifting på ca. 10/time ved åpning av port. Benyttet verdi er ca. halvparten av største estimerte verdi 4 Prøve fra kjel ble fortynnet 1+1 med tørr nitrogen i forbindelse med prøvetakingen for å minimere risiko for kondensdannelse 5 Temperatur ikke målt antatt 180 C. Se også note 6 6 Kjel kun i drift over svært kort tidsrom i forbindelse med prøvetakingen. Basert på tidligere målinger av ÅF er utslippet oppjustert til 70 ou/s. Dette er konsistent i forhold til forskjeller i målt avgassmengde. 7 Basert på en lav luktkonsentrasjon på <25 ou/m 3
Side 6 av 11 Når porten åpnes vil konsentrasjonen inne i hallen raskere avta, og luktutslippet vil være høyest i starten. Dersom vi ser på de seks første minuttene ved åpen port (Figur 4) ser vi at luktutslippet vil kunne variere fra ca. 2400 til ca. 300 ou/s for en utlufting tilsvarende 20 luftutskiftinger per time til fra 600 til 400 ou/s for en utlufting tilsvarende 5 luftutskiftinger per time. Luftutskiftingsraten vil kunne variere med eksterne faktorer, slik som temperatur, vindretning og vindhastighet. Hvorvidt hallen åpnes på den ene eller begge sidene vil også være av betydning. En luftutskiftingsrate på 5-10 gjennom port kan antas som sannsynlig og et gjennomsnitt for de første 6 minuttene (10 % av en time) vil da tilsvare ca. 700 ou/s. Det ligger i kortene at dette estimatet har en betydelig usikkerhet. Kortvarige høyere belastninger er ikke usannsynlig dersom luktkonsentrasjonen inne i hallen er høy i forbindelse med utkjøring eller luftutskiftingen gjennom port er svært høy. Etter en periode på mer enn ca. 3-4 minutter er det sannsynlig at luktutslippet uansett blir lavere enn 700 ou/s. I spredningsberegningene er 700 ou/s benyttet. Utslippet er beregnet som om det skjer i driftstiden (kl. 07-16) på alle hverdager. Reelt vil utslippet skje én dag i uken, men kan over korte tidsrom være 2-3 ganger høyere enn benyttet verdi. 700 ou/s anslås likevel å være konservativt da den er beregnet med lengre varighet enn det reelle utslippet. Det bemerkes at selv et kortvarig luktutslipp på 2000 ou/s med sannsynlighet kan gi en kortvarig luktulempe hos mest berørte nabo. Litt omtanke i valg av dag og tider for utkjøring av slam vil derfor være fornuftig. Figur 4. Estimert luktutslipp de første 6 minutter etter åpning av port i forbindelse med utkjøring av slam for luftutskiftingsrater mellom 5 og 20 ganger per time. Det skraverte området viser nivået 700 ou/s, som er lagt til grunn i spredningsberegningene. 3.3 Variasjoner i utslipp etter kullfilter fra slamhall Ved måling så det ut til at kullfilteret fungerte svært godt, og luktkonsentrasjon etter kullfilter var da svært lav. Etter hvert som kullfilteret blir brukt opp, vil renseeffekten avta, og det kan antas at ved null renseeffekt vil luktkonsentrasjonen etter kullfilter være i samme størrelsesorden som i hallen ved fylling. Dette tilsvarer ca. 1200 ou/s. Det vil også være noe lukt fra siloene som dras gjennom kullfilteret. 3.4 Variasjoner i utslipp knyttet til biogass Ventilasjonen i forbindelse med biogass er normal romventilasjon, og ved normal drift vil denne ha en svært moderat luktkonsentrasjon. Det kan likevel oppstå situasjoner med forhøyede luktkonsentrasjon, slik som ved mindre lekkasjer, overskumming i biogasstankene og utløsning av sikkerhetsventiler. På det meste kan det antas at all gass i systemet (120 m 3 ) tømmes ut i løpet av en periode på inntil 20 minutter.
Side 7 av 11 Luktkonsentrasjonen i biogass er typisk i området 0,5 til 10 MouE/m3. Det kan derfor forventes et luktutslipp på i størrelsesorden 100000 ou/s eller mer ved utløsning av sikkerhetsventiler. Dette vil medføre svært stor risiko for lukt i nærområdet ved slike hendelser. 4 Resultater spredningsberegninger 4.1 Nå-situasjon Basert på målingene foretatt i mai er bidragsverdien, den konsentrasjonen som overskrides inntil 7 timer i løpet av en måned, beregnet til ca. 1,4 ouem3 for mest berørte nabo (Figur 5). Dette er ikke en signifikant overskridelse av et luktkrav på 1 oue/m3. Ser vi på risikoen for timer med tydelig lukt i løpet av året (Figur 6), er den beregnet til middels til stor, dvs. at det kan antas risiko for tydelig lukt i mellom 0,5 og 1 % av årets timer. Det er i hovedsak to kilder som bidrar til dette. Det er utslippet fra den eksisterende skorsteinen, som er svært ugunstig plassert i forhold til den ene naboen, og det er i forbindelse med utkjøring av slam. Det er betimelig å minne om at bidraget fra utkjøring av slam er beregnet som om det skjer i hele driftstiden på hverdager, hvilket medfører at risikoen for lukttimer nær anlegget med sannsynlighet er noe overestimert, da det er beregnet med en høyere frekvens enn det som er reelt. Figur 5. Beregnet bidragsverdi ved dagens situasjon basert på målinger i mai. Ser vi på den underliggende risikoen for at lukt kan fornemmes i løpet av en vilkårlig time, er den stor for flere av naboene (Figur 7). En luktfornemmelsestime er en time med timemiddel større enn 0,35 oue/m3. I løpet av en slik time kan det forventes at følsomme personer vil kunne kjenne merkbar lukt i løpet av timen, selv om mange av oss ikke vil kjenne lukten. Når luktfornemmelsesrisikoen er høy, og lukttimerisikoen er liten, innebærer det at det er mulighet for at det kan oppleves lukt i området ved hendelser med forhøyede luktutslipp. Ved svikt i kullfilter i ventilasjonen fra slamsilobygget vil risikoen for lukt hos mest berørte nabo øke til stor. Kullfilteret er med andre ord et nødvendig tiltak, og kullfilterets effekt bør følges opp.
Side 8 av 11 Figur 6. Nå situasjon. Beregnet risiko for timer med periodevis tydelig lukt (timemiddel > 1 oue/m3). RØD = STOR RISIKO (>1 % av årets timer). ORANSJE = MIDDELS TIL STOR RISIKO (0,5 1 %). GUL = LITEN TIL MIDDELS RISIKO (0,1 0,5 %). GRØNN = LITEN RISIKO (0,01 0,1 %). INGEN FARGE = SVÆRT LITEN RISIKO (<0,01 %). Figur 7. Nå situasjon. Beregnet risiko for timer med fornembar lukt (timemiddel > 0,35 oue/m3). RØD = STOR RISIKO (>1 % av årets timer). ORANSJE = MIDDELS TIL STOR RISIKO (0,5 1 %). GUL = LITEN TIL MIDDELS RISIKO (0,1 0,5 %). GRØNN = LITEN RISIKO (0,01 0,1 %). INGEN FARGE = SVÆRT LITEN RISIKO (<0,01 %).
Side 9 av 11 4.2 Beregning av optimal skorsteinshøyde Det kan forventes at ved en utslippssituasjon som målt i mai, vil en årlig 99,7 % timepersentil på 0,8 oue/m3 være tilstrekkelig til å tilfredsstille kravene til lukt i forhold til TA 3019/2013. Det er da lite å gå på i forhold til svingninger i luktutslippet. Dette tilsvarer en skorstein med kotehøyde på 45 m eller høyere. (Se svart stiplet linje i Figur 8) Dersom man ser nærmere på antall luktfornemmelsestimer (timemiddel > 0,35 oue/m3) flater denne ut ved kotehøyde 60 m. Dette skyldes til dels at bakgrunnen fra slamhåndteringen her begrenser videre effekt av høyere skorstein, men også at den videre fortynningseffekten avtar med skorsteinshøyden. Det er med andre ord liten gevinst i å bygge en skorstein høyere enn kotehøyde 60 m. (Se rød heltrukken linje i Figur 8) Figur 8. Beregnet årlig 99,7 % timepersentil (svart) og antall årlige luktfornemmelsestimer (timemiddel > 0,35 oue/m3) (rød) som funksjon av kotehøyde på avkast fra skorstein. Figur 9. Beregnet bidragsverdi ved ny skorstein med avkast på kotehøyde 60 m basert på målinger i mai.
Side 10 av 11 Avkast på kotehøyde 60 m gir en betydelig forbedring i beregnet bidragsverdi (Jfr. Figur 5 vs Figur 9). Den timemiddelkonsentrasjonen som overskrides i inntil 7 timer i løpet av en måned8 reduseres fra 1,4 til 0,6 oue/m3 for mest berørte nabo. Figur 10. Ny skorstein, kote 60 m. Beregnet risiko for timer med periodevis tydelig lukt (timemiddel > 1 oue/m3). RØD = STOR RISIKO (>1 % av årets timer). ORANSJE = MIDDELS TIL STOR RISIKO (0,5 1 %). GUL = LITEN TIL MIDDELS RISIKO (0,1 0,5 %). GRØNN = LITEN RISIKO (0,01 0,1 %). INGEN FARGE = SVÆRT LITEN RISIKO (<0,01 %). Figur 11. Ny skorstein, kote 60 m. Beregnet risiko for timer med fornembar lukt (timemiddel > 0,35 oue/m3). RØD = STOR RISIKO (>1 % av årets timer). ORANSJE = MIDDELS TIL STOR RISIKO (0,5 1 %). GUL = LITEN TIL MIDDELS RISIKO (0,1 0,5 %). GRØNN = LITEN RISIKO (0,01 0,1 %). INGEN FARGE = SVÆRT LITEN RISIKO (<0,01 %). Det samme bildet gjør seg gjeldende i forhold til beregnet luktrisiko, som reduseres fra «middels til stor» til «liten» for mest berørte nabo (Figur 10) og for beregnet luktfornemmelsesrisiko, som reduseres fra «stor» 8 Maksimal månedlig 99 % timepersentil. Også benevnt bidragsverdi.
Side 11 av 11 til «middel til stor» (Figur 11). Bemerk at ved svikt i kullfilter i ventilasjon for slamhåndtering vil luktrisikoen øke fra «liten» til «liten til middels» (Figur 12). Figur 12. Ny skorstein, kote 60 m. Luktrisiko ved redusert effekt i kullfilter i ventilasjon fra slamhåndtering. Beregnet risiko for timer med periodevis tydelig lukt (timemiddel > 1 oue/m3). RØD = STOR RISIKO (>1 % av årets timer). ORANSJE = MIDDELS TIL STOR RISIKO (0,5 1 %). GUL = LITEN TIL MIDDELS RISIKO (0,1 0,5 %). GRØNN = LITEN RISIKO (0,01 0,1 %). INGEN FARGE = SVÆRT LITEN RISIKO (<0,01 %). Figur 13. 3D skisse av bygninger, terreng og ny skorstein med avkast kotehøyde 60 m. Modellen representerer en forenkling.